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Simmons, Teresa Campbell, … Kevin ShoemakerAmina T. Schartup, Colin P. Thackray, … Elsie M. SunderlandScientific Reports Band 6, Artikelnummer: 18573 (2016 ) Diesen Artikel zitierenOrganochlor (OC)-Pestizide und die langlebigeren polychlorierten Biphenyle (PCBs) haben in experimentellen Studien gut nachgewiesene dosisabhängige Toxizitäten für Vögel, Fische und Säugetiere, aber die tatsächlichen Auswirkungen von OC-Schadstoffen auf die europäischen Top-Raubtiere der Meere bleiben unbekannt.Hier zeigen wir, dass mehrere Walarten sehr hohe durchschnittliche PCB-Konzentrationen im Fettspeck aufweisen, die wahrscheinlich zu Populationsrückgängen führen und die Populationserholung unterdrücken.In einer großen paneuropäischen Metaanalyse von gestrandeten (n = 929) oder biopsierten (n = 152) Walen hatten drei von vier Arten: Streifendelfine (SDs), Große Tümmler (BNDs) und Killerwale (KWs). mittlere PCB-Werte, die alle bekannten PCB-Toxizitätsschwellenwerte für Meeressäuger deutlich überschritten.Einige Orte (z. B. westliches Mittelmeer, südwestliche Iberische Halbinsel) sind globale PCB-„Hotspots“ für Meeressäuger.Die PCB-Konzentrationen in Speck gingen nach einem EU-Verbot Mitte der 1980er Jahre zunächst zurück, haben sich aber seitdem bei britischen Schweinswalen und SDs im westlichen Mittelmeer stabilisiert.Einige kleine oder rückläufige Populationen von BNDs und KWs im NE-Atlantik waren mit einer geringen Rekrutierung verbunden, was mit einer PCB-induzierten Reproduktionstoxizität übereinstimmt.Trotz Vorschriften und Minderungsmaßnahmen zur Verringerung der PCB-Verschmutzung verursacht ihre Biomagnifikation in marinen Nahrungsnetzen weiterhin schwerwiegende Auswirkungen auf die Spitzenprädatoren der Wale in den europäischen Meeren.Die schwerwiegenden Auswirkungen der Bioakkumulation von DDT und anderen chlororganischen (OC) Pestiziden in Nahrungsnetzen auf Top-Prädatoren wurden erstmals in den frühen 1960er Jahren festgestellt1.Die meisten OC-Schadstoffe wurden in den 1970er und 1980er Jahren in Industrieländern verboten und einige terrestrische Wildtierpopulationen erholten sich1,2,3.Experimentelle Studien haben ergeben, dass OC-Pestizide und die persistenteren polychlorierten Biphenyle (PCBs) eine Reihe artspezifischer und dosisabhängiger toxischer Wirkungen wie Immunsuppression und Fortpflanzungsstörungen bei allen getesteten Säugetierarten, einschließlich Meeressäugern, haben4,5,6,7 .Die Auswirkungen der historischen und aktuellen Exposition gegenüber Meeresschadstoffen auf die europäischen Walspitzenprädatoren sind jedoch noch weitgehend unbekannt.Um dieses Problem zu untersuchen, führten wir eine Metaanalyse europäischer Daten zu summierten Konzentrationen von 18–25 Chlorbiphenyl-Kongeneren (∑PCB) (mg/kg Lipidgewicht (lw)) in Walen durch, die gestrandet und obduziert oder frei lebend und biopsiert wurden.Die Daten stammten von 1.081 Tieren aus vier Arten: Schweinswal (Phocoena phocoena, HP) (n = 706), Streifendelfin (Stenella coeruleoalba, SD) (n = 220), Großer Tümmler (Tursiops truncatus, BND) (n = 131). ) und Killerwal (Orcinus orca, KW) (n = 24).Das ∑PCB wurde hauptsächlich von zwei verschiedenen Labors abgeleitet, aber beide verwendeten international standardisierte Methoden, die eine vollständige Integration der Daten ermöglichten.Die Analyse umfasste die statistische Auswertung langfristiger zeitlicher Trends der ∑PCB-Konzentrationen in im Vereinigten Königreich gestrandeten HPs (1990–2012) und mediterranen SDs (1990–2009).Wir verglichen mittlere ∑PCB-Konzentrationen in allen vier Arten mit einer Reihe etablierter PCB-Toxizitätsschwellenwerte für Meeressäuger5,6,7.Die niedrigste PCB-Toxizitätsschwelle war eine weit verbreitete und relativ niedrige PCB-Toxizitätsschwelle für das Einsetzen physiologischer Wirkungen und äquivalent zu 9 mg/kg Lipid als ∑PCB6 in dieser Studie.Wir verwendeten auch den allerhöchsten PCB-Toxizitätsgrenzwert, der für Meeressäuger gemeldet wurde, für schwere Fortpflanzungsstörungen bei Ringelrobben (Phoca hispida) in der Ostsee und äquivalent zu 41 mg/kg Lipid als ∑PCB in dieser Studie6.Wir verglichen die mittleren PCB-Konzentrationen in UK-gestrandeten HPs, die „gesund“ waren und an einem akuten körperlichen Trauma starben (n = 345) (Kontrollgruppe) mit mittleren PCB-Konzentrationen in HPs, die an Infektionskrankheiten starben (n = 252) (Fallgruppe). oder Hunger (n = 42).Wo es die Daten erlaubten, wurden geschlechtsspezifische Unterschiede in den mittleren PCB-Konzentrationen untersucht, um die mütterliche Auslagerung von PCB während der Laktation zu beurteilen.Schließlich überprüften wir die aktuelle Population und den Fortpflanzungsstatus der vorhandenen Odontoceten-Populationen in europäischen Gewässern anhand systematischer lokaler und internationaler Beobachtungsstudien und anderer Daten, die in den letzten 15–20 Jahren gesammelt wurden (z. B. Bewertungen der International Union for Conservation of Nature)8.Der zeitliche Trend der ln ∑PCB-Lipidkonzentrationen in britischen HPs (1990–2012) und SDs aus dem westlichen Mittelmeer (1990–2009) ist in Abb. 1A,B dargestellt.Der zeitliche Trend war in beiden Populationen statistisch hochsignifikant (p < 0,001).In Großbritannien gestrandeten HPs sanken die ln ∑PCB-Konzentrationen langsam von 1990 bis 1998 und blieben dann von 1998 bis 2012 relativ stabil, entgegen der Nullhypothese ohne Trend (p < 0,001, F = 11,76, Rest-df = 701,97, Trend df = 3,03 ) (Abb. 1A).In SDs im Mittelmeerraum zeigten die ln ∑PCB-Konzentrationen einen deutlichen Rückgang von einem anfänglichen Höchststand im Jahr 1990, stabilisierten sich dann aber von 2003 bis 2008, wobei die ∑PCB-Konzentrationen von Speck immer noch alle Toxizitätsschwellenwerte für Säugetiere überschritten.Der Trend ist statistisch signifikant (p < 0,001, F = 55,45, Rest-df = 212,03, Trend df = 6,97) gegenüber der Nullhypothese ohne Trend (Abb. 1B).Zeitliche Trends in ∑PCBs in im Vereinigten Königreich gestrandeten Schweinswalen (Phocoena phocoena) und Streifendelfinen (Stenella coeruleoalba) im westlichen Mittelmeer.Um den ∑PCBs-Trend zu bewerten, haben wir ein Generalized Additive Model (GAM) an die Daten angepasst, indem wir das Paket mgcv von R (R Development Core Team, 2013) verwendet haben.Für die Glättung verwendeten wir Regressions-Splines mit dünnen Platten, und der Grad der Glättung wurde durch allgemeine Kreuzvalidierung bestimmt.(A) Ln ∑PCBs (Summe 18–25CB) mg/kg Lipidkonzentrationen im britischen Schweinswalspeck gegen Datum für alle Daten für 1990–2012 (n = 706).Die durchgezogene Linie stellt den geglätteten Trend eines verallgemeinerten additiven Modells dar, das an die Daten angepasst wurde.Der Trend ist statistisch signifikant (p < 0,001, F = 11,76, Residuum df = 701,97, Trend df = 3,03) gegenüber der Nullhypothese ohne Trend.Die gestrichelten Linien stellen die 95 % Bootstrap-Konfidenzintervalle dar.Die gelbe Linie stellt ln ∑PCBs dar, die 20,0 mg/kg Lipid entsprechen, und die rote Linie 40 mg/kg Lipid.(B) Ln ∑PCBs (Summe 18–25CB) Lipidkonzentrationen in biopsiertem gestreiftem Delfinspeck aus dem Mittelmeer gegen Datum für alle Daten für 1990–2009 (n = 220).Die Abbildung zeigt die natürlichen Logarithmen (ln) des gesamten Datensatzes, aufgetragen gegen das gefundene Datum.Die durchgezogene Linie stellt den geglätteten Trend eines verallgemeinerten additiven Modells dar, das an die Daten angepasst wurde.Der Trend ist statistisch signifikant (p < 0,001, F = 55,45, Residuum df = 212,03, Trend df = 6,97) gegenüber der Nullhypothese ohne Trend.Die gestrichelten Linien stellen die 95 % Bootstrap-Konfidenzintervalle dar.Die gelbe Linie stellt ln ∑PCBs dar, die 20,0 mg/kg Lipid entsprechen, und die rote Linie 40 mg/kg Lipid.Einige geografische Regionen in dieser Studie waren globale PCB-„Hotspots“ für Wale.Die mittleren ∑PCB-Lipidkonzentrationen in BNDs und KWs aus dem Nordostatlantik und in BNDs und SDs aus dem Mittelmeer gehörten zu den höchsten, die bei Walen weltweit verzeichnet wurden9, wobei Männchen und Weibchen alle bekannten PCB-Toxizitätsschwellenwerte für Meeressäuger deutlich überschritten (Abb. 2, 3, 4, 5).Die Ergebnisse der Kernel-Glättungsschätzungen zeigen ein sehr hohes PCB-Toxizitätsrisiko für KWs im NE-Atlantik, BNDs vor der Südwest-Iberia und in der nördlichen Adria und BNDs/SDs im westlichen Mittelmeer (Abb. 6).∑PCB-Daten aus Biopsien von 152 frei lebenden Personen machten 38/131 (29,0 %) aller BNDs aus;99/220 (45,0 %) der SDs;und 15/24 (62,5 %) der KWs in dieser Studie.Alle HPs in Großbritannien waren gestrandet.Obwohl bei opportunistisch beprobten gestrandeten Walen möglicherweise Verzerrungen auftreten können, bestand die hier verwendete Studienpopulation sowohl aus gefährdeten erkrankten Personen als auch aus gesunden Traumafällen und es gab keine klaren Unterschiede zwischen den mittleren ∑PCB-Konzentrationen in gestrandeten und biopsierten BNDs (1990–2012), SDs ( 1991–2009) und KWs (1994–2012) beobachtet (Abb. 7).Genauer gesagt waren die mittleren ∑PCB-Konzentrationen in gestrandeten männlichen und weiblichen SDs etwas höher als bei biopsierten männlichen und weiblichen SDs, aber biopsierte männliche BNDs hatten etwas höhere ∑PCB-Konzentrationen als gestrandete männliche BNDs.Für KWs hatten biopsierte männliche und gestrandete weibliche KW höhere ∑PCB-Konzentrationen als gestrandete männliche bzw. biopsierte weibliche KWs (Abb. 7).Box- und Whisker-Plots (männlich vs. weiblich) wurden für ∑PCB- und ln ∑PCB-Konzentrationen in allen gestrandeten und biopsierten HPs (1990–2012), BNDs (1990–2012), SDs (1990–2008) und KWs (1994–2012) erstellt ) (Abb. 8A–D).Mittlere ∑PCB-Konzentrationen in männlichen und weiblichen Walen (vier Arten; alle Altersgruppen) Die blauen Balken sind männlich und die grauen Balken weiblich.Die untere Linie ist die äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwelle (9,0 mg/kg Lipid) für das Einsetzen physiologischer Wirkungen in experimentellen Studien mit Meeressäugern6.Die obere Zeile ist der äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwellenwert (41,0 mg/kg Lipid) für den höchsten PCB-Toxizitätsschwellenwert, der für Meeressäuger veröffentlicht wurde, basierend auf einer deutlichen Beeinträchtigung der Fortpflanzung bei Ringelrobben in der Ostsee6.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen in männlichen (n = 388) und weiblichen (n = 318) im Vereinigten Königreich gestrandeten Schweinswalen (HPs) in den Jahren 1990–2012.Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) in Untergruppen von männlichen (n = 201) und weiblichen (n = 144) im Vereinigten Königreich gestrandeten HPs, die an einem akuten körperlichen Trauma starben, und männlichen (n = 120) und weiblichen (n = 132). ) HPs, die im selben Zeitraum von 1990 bis 2012 an einer Infektionskrankheit starben.Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) (1990–2012) gezeigt für gestrandete/biopsierte männliche (n = 29) und weibliche (n = 17) Große Tümmler (BNDs) aus dem Vereinigten Königreich und Irland;männliche (n = 28) und weibliche (n = 24) BNDs von der Atlantikküste Spaniens und Portugals und männliche (n = 9) und weibliche (n = 11) BNDs vom westlichen Mittelmeer.Männliche (n = 50) und weibliche (n = 39) Streifendelfine aus dem westlichen Mittelmeer (1991–2009) und männliche (n = 5) und weibliche (n = 19) KWs aus dem NE-Atlantik (1994–2012).Fehlerbalken = 1Standardfehler des Mittelwerts (SEM).Mittlere ∑PCB-Konzentrationen in männlichen und weiblichen Walen (vier Arten; nur Erwachsene).Die blauen Balken sind erwachsene Männer und die grauen Balken sind erwachsene Frauen.Die untere Linie ist die äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwelle (9,0 mg/kg Lipid) für das Einsetzen physiologischer Wirkungen in experimentellen Studien mit Meeressäugern6.Die obere Zeile ist der äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwellenwert (41,0 mg/kg Lipid) für den höchsten PCB-Toxizitätsschwellenwert, der für Meeressäuger veröffentlicht wurde, basierend auf einer deutlichen Beeinträchtigung der Fortpflanzung bei Ringelrobben in der Ostsee6.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) bei erwachsenen männlichen (n = 146) und weiblichen (n = 134) im Vereinigten Königreich gestrandeten Schweinswalen in den Jahren 1990–2012.Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) (1990–2012) gezeigt für gestrandete/biopsierte erwachsene männliche (n = 20) und weibliche (n = 14) Große Tümmler aus dem Vereinigten Königreich und Irland und der Atlantikküste von Spanien und Portugal ( NO-Atlantik).Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid), gezeigt für erwachsene männliche (n = 8) und weibliche (n = 14) Streifendelfine aus dem westlichen Mittelmeer (1991–2009).Abschließend werden die mittleren Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) für erwachsene männliche (n = 3) und weibliche (n = 18) Killerwale aus dem NE-Atlantik (1994–2012) gezeigt.Fehlerbalken = 1SEM.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen in männlichen und weiblichen Walen (vier Arten; nur Jungtiere).Die blauen Balken sind jugendliche Männchen und die grauen Balken jugendliche Weibchen.Die untere Linie ist die äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwelle (9,0 mg/kg Lipid) für das Einsetzen physiologischer Wirkungen in experimentellen Studien mit Meeressäugern6.Die obere Zeile ist der äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwellenwert (41,0 mg/kg Lipid) für den höchsten PCB-Toxizitätsschwellenwert, der für Meeressäuger veröffentlicht wurde, basierend auf einer deutlichen Beeinträchtigung der Fortpflanzung bei Ringelrobben in der Ostsee6.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) in juvenilen männlichen (n = 233) und weiblichen (n = 180) im Vereinigten Königreich gestrandeten Schweinswalen (HPs) in den Jahren 1990–2012.Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) (1990–2012) gezeigt für gestrandete/biopsierte juvenile männliche (n = 20) und weibliche (n = 14) Große Tümmler aus dem Vereinigten Königreich und Irland und der Atlantikküste von Spanien und Portugal ( NO-Atlantik).Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid), gezeigt für jugendliche männliche (n = 17) und weibliche (n = 15) Streifendelfine aus dem westlichen Mittelmeer (1991–2009).Abschließend werden die mittleren Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) für jugendliche männliche (n = 2) und weibliche (n = 0) Killerwale aus dem Nordostatlantik (1994–2012) gezeigt.Fehlerbalken = 1SEM.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen in männlichen und weiblichen Walen (drei Arten; Geschlechtsreife unbekannt).Die blauen Balken sind Männer und die grauen Balken sind Frauen.Die untere Linie ist die äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwelle (9,0 mg/kg Lipid) für das Einsetzen physiologischer Wirkungen in experimentellen Studien mit Meeressäugern6.Die obere Zeile ist der äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwellenwert (41,0 mg/kg Lipid) für den höchsten PCB-Toxizitätsschwellenwert, der für Meeressäuger veröffentlicht wurde, basierend auf einer deutlichen Beeinträchtigung der Fortpflanzung bei Ringelrobben in der Ostsee6.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) bei männlichen (n = 9) und weiblichen (n = 4) im Vereinigten Königreich gestrandeten Schweinswalen unbekannter Geschlechtsreife (1990–2012).Mittlere Speck-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) (1990–2012) gezeigt für gestrandete/biopsierte männliche (n = 16) und weibliche (n = 13) Große Tümmler (BNDs) von der Atlantikküste Spaniens und Portugals und männliche ( n = 8) und weibliche (n = 11) BNDs aus dem westlichen Mittelmeer (alle Geschlechtsreife unbekannt).Mittlere Fett-∑PCB-Konzentrationen (mg/kg Lipid) für männliche (n = 25) und weibliche (n = 10) Streifendelfine aus dem westlichen Mittelmeer (1991–2009) (Geschlechtsreife unbekannt).Fehlerbalken = 1SEM.(A–D) Verteilungskarte (smooth mean density kernel plots) von ∑PCBs-Datenpunkten in Europa – alle Walarten (alle Altersgruppen) von 1996–2012.(A) – HPs (n = 548);(B) – BNDs (n = 110);(C) – SDs (n = 71) und (D) – KWs (n = 21).Räumliche Verteilung von ∑PCB-Lipidkonzentrationen, erzeugt in Esri ArcMap 10.1 (www.esri.com).Karten werden im Koordinatensystem WGS84 angezeigt.Datenpunkte werden zusammen mit lokalen Durchschnittswerten angezeigt.Diese Mittelwerte wurden durch Kernel-Glättung unter Verwendung eines polynomischen Kernels der Ordnung 5 mit Leistung = 0, Kammparameter = 50 und Bandbreite basierend auf der räumlichen Verteilung der Beobachtungen für jede Art berechnet: Großer Tümmler 0,75 Grad;Schweinswal 0,5 Grad;Killerwal 1,2 Grad;gestreifter Delphin 0,5 Grad.Sowohl die Datenpunkte als auch die lokalen Mittelwerte werden in drei Farben dargestellt: gelb (∑PCB-Konzentration = < 20 mg/kg);orange (∑PCB-Konzentration = 20–40 mg/kg LG);und rot (∑PCB-Konzentration = > 40 mg/kg LG).Mittlere ∑PCB-Konzentrationen in gestrandeten und biopsierten BNDs (1990–2012), SDs (1991–2009) und KWs (1994–2012) – alle Walarten (alle Altersgruppen).Die blauen Balken sind Männer und die grauen Balken sind Frauen.Die untere Linie ist die äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwelle (9,0 mg/kg Lipid) für das Einsetzen physiologischer Wirkungen in experimentellen Studien mit Meeressäugern6.Die obere Zeile ist der äquivalente ∑PCB-Konzentrationsschwellenwert (41,0 mg/kg Lipid) für den höchsten PCB-Toxizitätsschwellenwert, der für Meeressäuger veröffentlicht wurde, basierend auf einer deutlichen Beeinträchtigung der Fortpflanzung bei Ringelrobben in der Ostsee6.Fehlerbalken = 1SEM.(A–D) Box- und Whisker-Plots für männlich (M) v weiblich (F) v unbekanntes Geschlecht (U) wurden für ∑PCB- und ln ∑PCB-Konzentrationen für (A) alle gestrandeten HPs (1990–2012) erstellt;(B) gestrandete oder biopsierte SDs (1990–2008);(C) gestrandete oder biopsierte BNDs (1990–2012);und (D) gestrandete oder biopsierte KWs (1994–2012).Die untere Linie (blau) ist die untere PCB-Toxizitätsschwelle (=9,0 mg/kg Lipid, als ∑PCB) für das Einsetzen physiologischer Wirkungen in experimentellen Studien mit Meeressäugern6.Die obere Zeile ist der höchste PCB-Toxizitätsgrenzwert (=41,0 mg/kg Lipid, als ∑PCB), der für Meeressäuger veröffentlicht wurde, basierend auf einer deutlichen Beeinträchtigung der Fortpflanzung bei Ringelrobben in der Ostsee6.Wir verglichen ∑PCB-Konzentrationen zwischen Regionen innerhalb des NE-Atlantiks und des Mittelmeers.Da unsere ∑PCB-Daten lognormal sind, können wir das geometrische Mittel der Stichprobe verwenden, um den Populationsmedian zu schätzen (Tabellen 1 und 2), und dass dieser Schätzer dafür unvoreingenommen ist10.Mittlere ∑PCB-Konzentrationen und geometrische Mittel (mit oberen und unteren 95-%-Konfidenzintervallen) wurden für Männchen und Weibchen jeder Walart und Region für alle verfügbaren Daten (n = 1.009) (Tabelle 1) und nur für Erwachsene (n = 401) generiert ) (Tabelle 2).Diese tabellarischen Daten wurden zusammen mit Minimal- und Maximalwerten (dh Bereich) für Männchen und Weibchen für jede Art und Region präsentiert (Tabellen 1 und 2).Im Allgemeinen waren die geometrischen Mittelwerte der ∑PCB-Proben (als Schätzer der Medianwerte der Population) 25–65 % niedriger als die (arithmetischen) Mittelwerte für dieselbe Art, übertrafen aber immer noch selbst den allerhöchsten Grenzwert für die PCB-Toxizität von Meeressäugern (∑PCB = 41 mg/kg Lipid) für einige BND-, SD- und KW-Gruppen sowohl in den Regionen des Nordostatlantiks als auch des Mittelmeers (Tabellen 1 und 2).Bei Männern und Frauen (alle Altersgruppen) wurden hohe mittlere ∑PCB-Konzentrationen (>100,0 g/kg KG) für BNDs vor der Iberischen Halbinsel (NE-Atlantik), dem westlichen Mittelmeer und der nördlichen Adria gefunden;für SDs im westlichen Mittelmeer und für KWs (NE-Atlantik) (Abb. 2).Unter Erwachsenen wurden hohe individuelle weibliche ∑PCB-Konzentrationen (> 100 mg/kg KG) in KWs aus allen NE-Atlantikregionen, in BNDs aus England und Wales und in SDs aus dem westlichen Mittelmeer gefunden (Tabelle 2).Die mittleren ∑PCB-Konzentrationen in erwachsenen weiblichen KWs (176,8 mg/kg Lipid) im NE-Atlantik überstiegen die mittleren Konzentrationen in erwachsenen weiblichen südlichen Bewohnern (55,4 mg/kg Lipid) und vorübergehenden (58,8 mg/kg Lipid) KWs10 vor British Columbia (NE Pazifik).Erwachsene weibliche KWs in Großbritannien und Irland hatten die höchsten mittleren ∑PCB-Konzentrationen (224,8 mg/kg Lipid), gefolgt von KWs in der Straße von Gibraltar (215,4 mg/kg Lipid).Die durchschnittlichen ∑PCB-Konzentrationen in erwachsenen weiblichen BNDs (61,8–158,3 mg/kg Lipid) und SDs (84,5–523,7 mg/kg Lipid) in einigen westeuropäischen Populationen überstiegen auch deutlich die in südlichen ansässigen und vorübergehenden KWs vor British Columbia10 (Abb. 3 )(Tabelle 2).Die mittleren ∑PCB-Konzentrationen überstiegen bei reifen (Abb. 3) und unreifen (Abb. 4) BNDs, SDs und KWs alle PCB-Toxizitätsschwellenwerte für Meeressäuger.Bei Individuen, für die der Reifestatus nicht bestimmt werden konnte, überstiegen die mittleren ∑PCB-Konzentrationen immer noch alle Toxizitätsschwellenwerte für Meeressäuger in BNDs und SDs (Abb. 5).Die toxikologischen Daten zeigen, dass diese Populationen Konzentrationen bei weitem überschreiten, bei denen schwere toxische Wirkungen bekannt sind.Pathologische Befunde bei der Autopsie, die mit Immunsuppression und erhöhter Anfälligkeit für Krankheiten vereinbar waren, umfassten makroparasitäre und bakterielle Pneumonien, hohe Lungen- und Magen-Makroparasitenlasten und generalisierte bakterielle Infektionen (Sepsis).Diese wurden regelmäßig bei Autopsien in gestrandeten HPs5, BNDs und KWs gefunden.Bei SDs im Mittelmeerraum wurde häufig Staupe aufgrund einer Infektion mit dem Cetacean-Morbillivirus (CeMV)9 beobachtet.Mehrere gestrandete KWs hatten auch mehrere Zahninfektionen, die zu großen Unterkieferabszessen führten, die bei der Autopsie identifiziert wurden12.Eine hohe ∑PCB-Kontamination kann eine Immunsuppression verursachen7 und kann ein wesentlicher Faktor für den Tod vieler gestrandeter Personen sein, die bei der Autopsie tödliche Infektionskrankheiten hatten.Für sezierte Wale, die im Vereinigten Königreich (1990–2012) gestrandet waren, wurden ∑PCB-Daten für 706 HPs, 38 BNDs und 7 KWs erhalten (Tabellen 1 und 2).Bei BNDs (UK) waren die Todesursachen Traumata (n = 5 männlich; n = 2 weiblich);Infektionskrankheit (n = 2 männlich; n = 4 weiblich).Bei den im Vereinigten Königreich gestrandeten KWs waren die Todesursachen Hunger (n = 2), Infektionskrankheiten (n = 2) und Lebendstrandung (n = 2).Bei 25 HPs, 11 BNDs und 1 KWs konnte keine Todesursache festgestellt werden.∑PCB-Lipid-Konzentration in im Vereinigten Königreich gestrandeten männlichen HPs jeden Alters von 1990–2012 war signifikant höher (Mittelwert der Probe = 19,4 mg/kg KG; Median der Probe = 11,5 mg/kg KG; n = 388) als bei Frauen aller Altersgruppen ( Probenmittelwert = 13,8 mg/kg KG, Probenmedian 8,35 mg/kg KG, n = 318) (ANOVA, P < 0,001) (Abb. 2).∑PCB-Lipidkonzentrationen in Untergruppen von „gesunden“ männlichen UK-Strand-HPs, die sich im Allgemeinen in einem guten Ernährungszustand befanden und an einem akuten körperlichen Trauma starben (Probenmittelwert = 13,8 mg/kg KG; Probenmedian = 9,57 KG; n = 201) waren signifikant niedriger ∑PCB als männliche HPs, die in einem schlechteren Zustand waren und an einer Reihe von Infektionskrankheiten starben (Mittelwert der Stichprobe = 26,5 mg/kg KG; Median der Stichprobe = 18,9 mg/kg KG; n = 120) (ANOVA, P < 0,001).Bei weiblichen im Vereinigten Königreich gestrandeten HPs, die an einem akuten körperlichen Trauma starben, waren die ∑PCB-Lipidkonzentrationen (Probenmittelwert = 8,50 mg/kg KG; Probenmedian = 6,41 mg/kg KG; n = 144) signifikant niedriger als bei weiblichen HPs, die daran starben eine Reihe von Infektionskrankheiten (Mittelwert der Stichprobe = 16,8 mg/kg KG; Median der Stichprobe = 12,2 mg/kg KG; n = 132) aus dem gleichen Zeitraum (ANOVA, P < 0,001) (Abb. 2).Männliche und weibliche HPs, die an Hunger starben, waren alle in einem schlechten oder abgemagerten Zustand.Sowohl männliche Fälle von HP-Hunger (Mittelwert der Stichprobe = 20,7 mg/kg KG; Median der Stichprobe = 12,5 mg/kg KG; n = 26) als auch Fälle von HP-Hungerung bei Frauen (Mittelwert der Stichprobe = 27,9 mg/kg Lipid; Median der Stichprobe = 9,74 mg/kg). lw; n = 16) hatten höhere ∑PCB-Konzentrationen als die physische Traumagruppe.Bei in Großbritannien gestrandeten HPs (beide Geschlechter) war der mittlere ∑PCB mg/kg Lipid bei Infektionskrankheiten oder Hungerfällen im Vergleich zu Traumafällen um 150–328 % höher.Der Anstieg von ∑PCB auf Basis eines Stichprobenmedians war 130–198 % höher bei HP-Erkrankungen oder Hungerfällen im Vergleich zu HP-Traumafällen.Solche anhaltenden und erhöhten PCB-Belastungen dürften erhebliche Auswirkungen auf Bevölkerungsebene in europäischen BNDs, SDs und KWs haben.Obwohl wir eine hohe ∑PCB-Exposition nicht direkt und kausal mit dem Rückgang der Walpopulationen in Verbindung bringen können, sind viele dieser Populationen entweder sehr klein oder weisen Anzeichen eines starken und langfristigen Rückgangs oder einer signifikanten Schrumpfung des Verbreitungsgebiets auf.In den Industrieregionen Europas findet man heute nur noch sehr kleine KW-Populationen13,14,15.Es gibt nur eine ansässige Population in Südeuropa14: eine thunfischfressende KW-Subpopulation in der Straße von Gibraltar, die zwei Schulen mit insgesamt 36 Individuen umfasst13.Diese Tiere werden seit 1999 jedes Jahr überwacht. Es wurde berichtet, dass zwischen 1999 und 2011 nur sechs ausgewachsene Weibchen gekalbt haben, und diese brachten nur fünf Kälber mit einer Lebenserwartung von mehr als einem Jahr.Diese jährliche weibliche Fruchtbarkeitsrate von 6,4 % über einen Zeitraum von 13 Jahren ist eine der niedrigsten verzeichneten Reproduktionsraten für KWs weltweit, und die Subpopulation wurde aufgrund der geringen Populationsgröße für die Auflistung als „vom Aussterben bedroht“ empfohlen14.Rund um Nordwestschottland und Westirland wird regelmäßig eine kleine Gruppe von nur neun KWs gesichtet15.Diese Gruppe von Meeressäuger fressenden KWs umfasst vier erwachsene Männchen, zwei erwachsene Weibchen und drei erwachsene Weibchen oder subadulte Männchen.Obwohl über einen Zeitraum von 19 Jahren untersucht, wurden in dieser Gruppe noch nie Kälber gemeldet15.Keine anderen ansässigen oder küstennahen KW-Gruppen werden vor der Iberischen Halbinsel oder im Golf von Biskaya gefunden, obwohl gelegentlich Offshore-KW-Sichtungen vorkommen (zB16).Langfristige Strandungsaufzeichnungen von Walen in den Niederlanden zeigen, dass KWs erstmals 1783 an der niederländischen Nordseeküste registriert wurden, von 1918 bis 1963 regelmäßig beobachtet wurden und danach bis zu zwei einzelnen KW-Strandungen in den Jahren 2009 und 2010 vollständig aufhörten17.Historische Strandungsdaten deuten darauf hin, dass mehrere BND-Bewohner oder Küstengruppen in Europa Ende der 1960er bis Mitte der 1970er Jahre dezimiert oder lokal ausgestorben sind, einschließlich derer in Großbritannien (z. B. Morecambe Bay; Ostküste Englands)18 und der holländischen Nordseeküste19 .Das letzte Mitglied einer ansässigen BND-Population in Arcachon, Frankreich, starb 200320, und die kleine ansässige BND-Gruppe (aktuelle Volkszählung n = 27) in der Sado-Mündung, Portugal, verzeichnete einen Rückgang aufgrund der geringen Überlebensrate der Kälber über mehrere Jahrzehnte21.Die PCB-Konzentrationen im Speck von zwei weiblichen und einem männlichen BND (Probennahmen zwischen 1995 und 1997) aus dieser Population lagen zwischen 37,1 und 114,0 mg/kg Körpergewicht.Das Mittelmeer bleibt ein globaler PCB-Hotspot1, an dem die meisten der vorhandenen Meeressäugetierarten, einschließlich SDs, BNDs und Kurzschnabeldelfine (CDs) (Delphinus delphis), über Jahrzehnte zurückgegangen sind14,22.Der aktuelle Schutzstatus der Roten Liste der IUCN für BNDs und SDs im Mittelmeer ist „gefährdet“.Die CD-Subpopulation im Mittelmeer wird nun als „gefährdet“ eingestuft, nachdem sie in den letzten 40–50 Jahren einen großen und allgemeinen Rückgang erfahren hat, insbesondere in der nördlichen Adria und im östlichen Ionischen Meer8.Die PCB-Konzentrationen von Tran sind in CDs und SDs im Mittelmeer signifikant höher als in den viel häufigeren Populationen im Nordostatlantik23.Für HPs im NE-Atlantik reicht eine einzelne kontinuierliche Population von Frankreich bis Nordnorwegen.Eine separate, viel kleinere iberische Population umfasst schätzungsweise nur 4.398 (CV = 0,92) Schweinswale24.In der Ostsee existieren zwei getrennte HP-Subpopulationen: eine in den westlichen Gewässern (Kattegat, Beltsee), die auf 40.475 Individuen (CV = 0,235) geschätzt und als „gefährdet“ (von HELCOM)25 aufgeführt wird, und eine andere in der eigentlichen Ostsee , die jetzt sehr klein ist und jahrzehntelangen Niedergang erlitten hat und als „vom Aussterben bedroht“ aufgeführt ist8.Es wird angenommen, dass eine Jagdgeschichte, eine hohe Exposition gegenüber chemischen Schadstoffen und ein versehentliches Einfangen in kommerziellem Fanggerät (Beifang) für diesen Rückgang verantwortlich sind24.Insgesamt 375.358 (95 % KI = 256.304–549.713) Schweinswale wurden für die Gewässer des atlantischen Festlandsockels der EU einschließlich der iberischen und westlichen baltischen (Sub-)Populationen geschätzt (Juli 2005)16.Für die HP-Population im Nordosten des Atlantiks (UK) wurden kürzlich in einer Nekropsie-Studie an 329 weiblichen UK-Strand-HPs (1990–2012) im Vergleich dazu auch ein längeres Kalbeintervall, eine niedrigere Trächtigkeitsrate und spätere Reifung sowie höhere Raten von Fortpflanzungsanomalien festgestellt auf HP-Populationen in viel weniger PCB-belasteten Regionen wie Island und dem Golf von Maine/Bay of Fundy (NW-Atlantik)26.Bei 25/127 (19,7 %) der sezierten reifen weiblichen HPs in derselben Studie wurden direkte Beobachtungen von Reproduktionsversagen (Tod des Fötus, Abort, Dystokie oder Totgeburt) beobachtet26.Das unbeabsichtigte Einfangen in kommerziellem Fanggerät (Beifang) wird oft als weltweit größte Bedrohung für den Schutz kleiner Wale angesehen8,27.In britischen Strandungs- und Autopsiedaten (1990–2013 einschließlich) wurde Beifang als Todesursache für 296/615 (48,1 %) und 338/1983 (17,0 %) der im Vereinigten Königreich gestrandeten gemeinen Delfine (Delphinus delphis) (CDs) diagnostiziert PS.Im Gegensatz dazu nur 9/130 (6,9 %) in Großbritannien gestrandete SDs;4/71 (5,6 %) BNDs und 0/7 (0,0 %) KWs wurden im gleichen Zeitraum als Beifang diagnostiziert.Beifänge, die im Rahmen des speziellen Beifang-Probenahmeprogramms des Vereinigten Königreichs 2013 aufgezeichnet wurden, umfassten 101 Tage mit pelagischen Schleppnetzen und 346 Tage mit stationären Fanggeräten und umfassten beobachtete Beifänge von 18 HPs, 11 CDs, zwei SDs und einem einzigen BND.Sechs gemeine Delfine wurden in pelagischen Schleppnetzen erfasst.Alle anderen Beifänge von Walen und Delfinen wurden aus der statischen Netzfischerei erfasst.Vorläufige Beifangschätzungen für die gesamte britische Flotte im Jahr 2013 aus systematischen beobachterbasierten Studien lieferten Schätzungen des HP-Beifangs von etwa 1917 Tieren unter der Annahme, dass keine Pinger (akustische Beifang-Abschreckungsgeräte) verwendet wurden (CV = 0,126) und 1652 Tiere, wenn alle britischen Boote über 12 Jahre alt waren m verwendete Pinger korrekt (gemäß EU-Verordnung 812) (CV = 0,147)28.Andere Schätzungen für die gesamte britische Flotte im Jahr 2013 zeigen, dass etwa 320 CDs und etwa 470 Robben beigefangen wurden28.Der Beifang von BNDs wurde jedoch als zu selten angesehen, um ihn für die gesamte britische Flotte zu schätzen, und der KW-Beifang wurde nicht erfasst28.Eine Beobachtungsstudie zum Beifang für die Treibnetzfischerei auf irischen Weißen Thun (Thunnus alalunga), die in den 1990er Jahren in Offshore-Gewässern des Nordostatlantiks durchgeführt wurde, ergab die höchsten Beifangraten bei CDs, gefolgt von SDs, mit einer viel geringeren Anzahl von BNDs und keinem KW-Beifang29 .Die höchsten Beifangraten treten im Allgemeinen bei den zahlenmäßig am häufigsten vorkommenden Arten in der NE-Atlantikregion auf, HPs und CDs, aber mit viel niedrigeren Beifangraten in BNDs und Beifang, der in den letzten Jahren in KWs nicht erfasst wurde30.Sehr geringe Zahlen von Beifängen wurden in den langfristigen beobachterbasierten Studien der ansässigen europäischen BND-Populationen gefunden: BNDs in der Shannon-Mündung, Irland (Populationsgröße = 107–140; null Beifang seit 1993) [S.Berrow, unveröffentlichte Daten];Sado-Mündung, Portugal (Populationsgröße = 27; kein Beifang von 1983–2013 aufgezeichnet) (Manuel E. Dos Santos, pers. com.) und Slowenien, nördliche Adria (Populationsgröße geschätzt = 74; 95 % CI = 57–90). ; 2 Fälle von Beifang seit 2002) [T.Genov, unveröffentlichte Daten, siehe auch31].Insgesamt zeigen diese Nekropsie- und Beifang-Beobachterstudien ab etwa 1990, dass es unwahrscheinlich ist, dass der Beifang den Populationsrückgang von BNDs oder KWs im Vereinigten Königreich oder im weiteren Nordostatlantik während dieses Zeitraums vorantreibt.Andere mögliche Ursachen für die Sterblichkeit von Walen sind Schiffsangriffe;akustische Störung durch hochintensive/anthropogene akustische Quellen;Ernährungseinschränkung durch reduzierte Beuteverfügbarkeit (z. B. Überfischung oder Klimawandel);Biotoxine (schädliche Algenblüten) und Infektionskrankheiten (z. B. Cetacean Morbillivirus, CeMV)32.Unter Verwendung von CSIP-UK-Strandungs- und Autopsiedaten (1990–2013 einschließlich) war ein Schiffsangriff eine relativ seltene Todesursache, die nur 17/1983 (0,8 %) gestrandete HPs ausmachte;0/130 (0,0 %) Standardabweichungen;0/71 (0,0 %) BNDs und 0/7 (0,0 %) KWs wurden in Großbritannien obduziert.Alle Tests auf Biotoxine in im Vereinigten Königreich gestrandeten Walgeweben waren seit 1990 negativ (oder in Spuren)32,33.Zu den potenziellen Auswirkungen anthropogener hochintensiver akustischer Quellen auf Wale gehören Massenstrandungsereignisse (MSE), die auf globaler Basis aufgetreten sind, wobei überwiegend Schnabelwale beteiligt waren, die bei Marineübungen aktiven Sonaren mit mittlerer Frequenz ausgesetzt waren34,35,36.MSEs ohne Schnabelwal mit wahrscheinlicher akustischer Ursache sind aufgetreten, wie ein CD-MSE im Jahr 2008 im Vereinigten Königreich, sind aber in europäischen Gewässern sehr selten32.In HPs, SDs, BNDs oder KWs in europäischen Gewässern wurden keine akustisch induzierten MSEs registriert.Akustisch induzierte MSE bei Walen wurden im Mittelmeer registriert, aber auch hauptsächlich bei Schnabelwalen36,37.Im Mittelmeer und im Schwarzen Meer gelten alle Walarten, für die Populationsschätzungen durchgeführt wurden, als rückläufig8,14,22.Wissenschaft.Chem..Wissenschaft.Med.Biol.Biol.Wissenschaft.Wissenschaft.Int.Wissenschaft.Wissenschaft.Technik.Dieses Werk ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert.Die Bilder oder andere Materialien von Drittanbietern in diesem Artikel sind in der Creative Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe nicht anders angegeben;Wenn das Material nicht unter die Creative Commons-Lizenz fällt, müssen Benutzer die Erlaubnis des Lizenzinhabers einholen, um das Material zu reproduzieren.Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/Durch das Absenden eines Kommentars erklären Sie sich mit unseren Nutzungsbedingungen und Community-Richtlinien einverstanden.Wenn Sie etwas missbräuchlich finden oder unseren Bedingungen oder Richtlinien nicht entsprechen, kennzeichnen Sie es bitte als unangemessen.